鱼外渔场海洋生物体内重金属和多环芳烃含量水平与食用风险评价

2019-06-10彭菲尹杰王茜倪天皓林军李娟英

生态毒理学报 2019年1期

彭菲，尹杰，王茜，倪天皓，林军，李娟英,*

1. 上海海洋大学海洋生态与环境学院，上海 201306 2. 上海中学东校，上海 201306

长期以来，水产品被公认为富含蛋白质、不饱和脂肪酸、维生素和矿物质，作为人类重要的营养与能量来源，其消费市场日益扩大，尤其远洋捕捞水产品因其品质高、口味佳越来越受到人们的喜爱[1]。与此同时，水产品的质量也备受关注，因为生长环境中的污染物可能会在生物生长的过程中在其体内富集，从而对消费者产生潜在的健康风险[2]。

我国是水产业大国，水产资源在全球范围内位处前列。据统计，2016年，我国3个外海中东海年捕捞量最多(5.2×106吨)，比2015年增长3.52%，而南海和黄海仅次于东海，2016年捕捞量分别为3.8×106吨和3.3×106吨[3]。东海渔场有长江口渔场、温台渔场、舟山渔场、鱼外渔场等，其中鱼外渔场是中日协定渔业区域，因盛产小黄鱼、大黄鱼、鲳鱼等经济鱼类而闻名[4]，海产品的产量、种类和品质满足了江苏、浙江和上海等地消费者的需求，因此该渔场中海产品的品质也是备受关注。

同时，鱼外渔场地处东海中部和南北方海运大动脉交汇处，是一个繁忙的海上运输“十字路口”，频繁的海上交通运输、船只燃油的泄漏及燃烧、海上交通事故如油轮的爆炸及沉没等都会造成污染物的排放[5]；另外受黑潮暖流及其分支的影响[6]，来自中国和日本大陆的沿海城市和区域的污染也可能会输入到该区域。这些污染物中，以重金属(Cu、Pb、Cr、As、Cd)和PAHs最为常见[7]，重金属在进入海洋环境中后，可以在海水、悬浮颗粒、沉积物及海洋生物之间进行迁移，并在海洋生物体内累积[8]；PAHs由于其憎水性而大多存在于海洋沉积物中，在水体中的含量较低[9]，同时这些污染物也具有较强的生物累积特性，从而有可能对消费者产生健康风险。

因此，本研究以鱼外渔场中的海洋生物为研究对象，测定其中5种重金属(Cu、Pb、Cr、As、Cd)和美国EPA优先控制的16种PAHs的含量水平，分析上述污染物在海洋生物体内的生物富集程度，并在日均摄入量的基础上，计算消费这些海产品可能会对人体健康产生的风险。研究结果不仅有助于深入了解鱼外渔场中海产品体内污染物的含量水平，同时对鱼外渔场海产品的科学合理消费提供指导。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 样品采集

本研究于2018年2月在鱼外渔场布设22个采样点(S1～S22，图1)，采集表层海水、沉积物及生物样品。所有采样点的表层(5 m)海水置于干净的容量为500 mL的棕色玻璃瓶中，存放于4 ℃冰柜中保存尽快分析；同时，利用船载抓斗式采泥器在S1～S5、S9、S11、S15采集表层沉积物，并将其置于棕色玻璃瓶中，-20 ℃条件下保存至分析；生物样品利用拖网采集，并用铝箔包裹，做好标记带回实验室，储存在-20 ℃条件下保存至分析。生物样品主要包括鱼类、头足类和甲壳类三大类，其中鱼类6种(鲐鱼、日本海鲂、绿鳍鱼、竹荚鱼、银鲳、蓝点马鲛)、头足类2种(鱿鱼、金乌贼)以及甲壳类1种(日本蟳)。所捕获生物种类均为本研究区域主要的经济水产品，生物基本信息见表1。

1.2 样品前处理及测定方法

1.2.1 生物体内重金属和PAHs的测定

生物体内重金属和PAHs的处理及测定方法参照课题组前期的研究方法[5]，且同种生物选取大小相似的个体进行测定。生物体内重金属预处理方法参照GB 17378.6—2007《海洋监测规范》。Cu、Pb和Cd含量采用TAS 990原子吸收分光光度计测定；Cr含量采用GBC932plus原子吸收光谱仪测定；As含量采用AFS-9130顺序注射双道原子荧光光度计测定。生物体内PAHs预处理方法和仪器测定方法具体为：称取3 g冷冻干燥后的样品，加入0.5 g用1 mol·L-1的HCl活化后的铜粉(AR，购自国药集团)和丙酮∶正己烷(V/V=1:1)溶液150 mL (HPLC，均购自国药集团)，于65 ℃条件下索氏提取24 h并用旋转蒸发仪浓缩至10 mL，然后离心去脂，通过盛有8 g中性硅胶、4 g氧化铝和4 g无水硫酸钠(AR，均购自国药集团)的净化柱净化，氮吹浓缩至1 mL待测，具体方法参照李振华[10]的研究。采用安捷伦公司气相色谱质谱联用仪(Agilent 7890A/5975C)对样品中16种USEPA优先控制PAHs单体含量进行定量测定，仪器分析条件参照本课题前期研究[5]，色谱柱为DB-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm)，载气为氦气，流速为1.2 mL·min-1，进样口温度280 ℃，进样量2 μL，进样方式不分流，升温程序以15 ℃·min-1的速率升至190 ℃，再以6 ℃·min-1的速率升至215 ℃，然后以20 ℃·min-1的速率升至280 ℃，保持10 min，最后以20 ℃·min-1的速率升至310 ℃，保持2 min。

图1 鱼外渔场采样点图Fig. 1 Descriptive sampling map of Yuwai fishing ground

表1 生物样品基本信息Table 1 Basic information of marine organisms

续表1生物种类(拉丁名)Biological species(Latin name)采集数量Collection quantity体长/cmBody length/cm体重/gBody weight/g生活水层Living water layer生活习性Living habit脂肪含量/(% dw)Fat content/(% dw)金乌贼(S. esculenta)613～23250～800昼间多活动于中下层,夜间多活动于中上层(More activities in the middle and lower layers during the day and more activities in the upper middle layer at night)主要生活于外海温暖水域,趋光性强,仔鱼以端足类和其他小型甲壳类为食,稚鱼期多捕食小鱼,成体以扇蟹、虾姑、毛虾等为食(Mainly living in the warm waters of the open sea, the phototaxis is strong. The larvae feed on the amphipods and other small crustaceans. The juveniles prey on small fish, and the adults feed on crabs, shrimps, and prawn)9.40

1.2.2 氮稳定同位素的测定

将所有样品均切成小块，放入恒温干燥箱80 ℃至少48 h直到达到恒重，然后放入研钵用杵磨成细粉。所有样品的δ15N值在上海海洋大学海洋学院稳定同位素实验室进行测定，稳定同位素质谱仪为Delta V Advantage，元素分析仪为Flash 2000 HT。δ15N的标准为N2，氮稳定同位素的比率表示为：

(1)

式中15N/14Nsample表示组织样品中重同位素与轻同位素的比值；15N/14Nair表示大气中的比值，δ15N精密度<±0.15‰[11]。

1.3 数据处理

1.3.1 食用风险评价(1)重金属

不同类型重金属通过摄食途径进入人体后所引起的健康风险包括致癌风险和非致癌风险[12]。Cr、As和Cd所导致的致癌风险计算公式如下：

(2)

式中：Rci为重金属i经食入所产生的平均个人致癌年风险(y-1)，Di为重金属i经食入的单位体重日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1ww)；qi为重金属i经食入途径的致癌强度系数，Cr、As、Cd取值分别是0.91、15、6.1 (mg·kg-1·d-1ww)，来自USEPA整合的风险数据系统[13]，70为人类平均寿命(y)。

Cu和Pb的非致癌风险的计算公式为：

(3)

式中：Rni为重金属i经食入所导致的非致癌年风险(y)；Pi为重金属i经食入的调整剂量(mg·kg-1·d-1ww)；Di为重金属i经食入的单位体重日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1)。

(4)

式中：mi为成人平均每日水产品的摄入量(kg ww)，根据2000年中国总膳食研究，以0.182(kg·周-1ww)计，即0.026(kg·d-1ww)；Ci为水产品肌肉中重金属含量(mg·kg-1ww)；70为成年人的平均体重(kg)。

调整剂量Pi的计算公式为：

(5)

式中：RfDi为水产品重金属经食入途径的参考剂量(mg·kg-1·d-1ww)，Cu和Pb的参考剂量分别为0.005、0.0014 (mg·kg-1·d-1ww)；A为安全因子，取10。

为比较不同种类水产品对人体健康风险的差异，假设各重金属对人体健康危害的毒性作用呈加和关系而不是协同或拮抗关系，则不同种类水产品总的健康食用风险(R总)：

(6)

式中：n为检测的重金属数，本文为5。健康风险评价参照国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大年接受风险水平5.0×10-5(y)。

(2)PAHs

根据美国USEPA(1993)规定，本研究通过16种优控PAHs的联合风险来评估海产品的致癌毒性[13]，即以各个单体的BaP毒性当量因子(TEF)和浓度进行估算BaPeq，计算公式如下：

(7)

式中：Ci为第i种PAHs同系物在水产品中的浓度，TEFi为第i种PAHs同系物的TEF。

消费者通过摄食海产品暴露PAHs引起的增量终身致癌风险(Incremental Lifetime Cancer Risk, ILCR)，计算公式如下：

(8)

CSFingestion是致癌斜率因子，其值为7.3(mg·kg-1·d-1)；BW是人体重量，其值为70(kg)；AT是平均年龄，其值为70(y)；EF是暴露频率，其值为365(d·y-1)；ED是暴露持续时间，其值为70(y)；IR是水产品摄入速率[14]，鱼类是0.059(kg·d-1ww)，头足类0.035(kg·d-1ww)，甲壳类0.049(kg·d-1ww)。本文中测得的干重浓度按照含水率折算为湿重浓度，其中鱼类、头足类、甲壳类含水率分别取70%、80%、75%。终身致癌风险ILCR参照USEPA提出的可接受风险标准值1.0×10-6。

1.3.2 生物富集因子计算

本文采用生物浓缩因子(BCF)和生物-沉积物富集因子(BSAF)反映鱼外渔场海洋生物对海水和沉积物中重金属和PAHs的富集情况[5]，计算公式如下：

(9)

(10)

式中：Cb,lip表示生物体内脂肪标化的某重金属浓度(μg·g-1lipid weight)或∑PAHs的浓度(ng·g-1lipid weight)，Cw表示海水中重金属平均浓度(Cu=(12±0.46) μg·L-1、Pb=(37±0.83) μg·L-1、Cr=(0.84±0.05) μg·L-1、As=(4.0±1.4) μg·L-1、Cd=(0.88±0.001) μg·L-1)或∑PAHs的平均浓度(1.03±0.25) ng·L-1；Cs,OC表示沉积物中有机碳标化的某重金属平均浓度(Cu=(1 063±15) μg·g-1OC weight、Pb=(2 393±17) μg·g-1OC weight、Cr=(3 710±8.1) μg·g-1OC weight、As=(150±2.3) μg·g-1OC weight、Cd=(18±0.88) μg·g-1OC weight)或∑PAHs平均浓度(41 992±238) ng·g-1OC weight，以上数据均来自本团队未发表数据。沉积物中有机碳含量取的是0.53%[15]。当BCF>54 545(通过5 000 kg·L-1ww除以不同生物样品的脂肪百分比获得)时，表明生物体相对海水存在生物累积[16]；当BSAF>1时，表明生物体相对沉积物发生了生物积累[17]。

1.3.3 营养级的计算

重金属和PAHs还可通过食物链进行物质传递，通过探究生物体内污染物浓度和其在食物链中所处的营养级，可判断该物质是否存在生物放大或生物稀释现象，为判断该物质的生态风险提供进一步理论基础。不同生物的营养水平(trophic level, TL)可通过氮稳定同位素法进行测定，计算公式如下：

(11)

式中：TL表示的是某种生物的营养级，δ15Nbase为生态系统食物网的初级生产者或初级消费者的氮稳定性同位素比值(λ=1时，δ15Nbase为初级生产者的δ15N值；而λ=2时，δ15Nbase为初级消费者的δ15N值)。本研究采用底泥的δ15N的平均值作为同位素基线值，故λ=1，δ15Nconsumer为消费者氮稳定同位素比值，δ15N为营养级传递过程中的富集值(平均值约为3.4‰)[18]。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 海洋生物体内重金属和PAHs的污染特征

鱼外渔场海洋生物体内重金属Cu、Pb、Cr、As、Cd的检出率均较高(表2)，5种重金属在海洋生物中的平均浓度顺序为：Cu>Pb>Cr>As>Cd。重金属Cu在各个生物体内的浓度远高于其他元素，这与Cu为常量元素且与生物体生长发育联系紧密有关，方杰[7]对浙江沿海海洋生物中重金属浓度的研究也有类似的发现。

表2 海洋生物体内重金属的浓度及检出率Table 2 Concentration and detection rate of heavy metals in marine organisms

注：海洋生物数量n=18；nd表示未检出；浓度以干重计。

Note: The number of marine organisms is eighteen; nd means not detected; the calculated concentration is based on dry weight.

与我国《食品中污染物限量》(GB 2762—2017)[19](Pb、Cr、As、Cd参照标准)和《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》(NY 5073—2006)[20](Cu参照标准)中的限量比较(图2)发现，鱼外渔场生物体内Cu、Cr和Cd未超标；而近一半生物中As存在超标的风险，90%生物体内Pb的含量超标，是威胁鱼外渔场生物质量最主要的因素。与南海[21]、黑海[22]、Tuscany沿海[23]相比，鱼外渔场生物体内重金属Pb浓度偏高，这可能与采样点的地理位置有关，该区域处于连接东亚和南亚的海上航线交通要道，海上船只来往密集，Pb的污染可能与海上交通和船舶原油泄漏与燃烧密切相关[5]。

图2 海洋生物体内重金属浓度水平注：每个样品混匀后的平行样品n=2。Fig. 2 Concentration levels of heavy metals in marine organismsNote: the number of parallel sample prepared by mixing is two.

表3 生物体内∑PAHs的浓度 (ng·g-1 dw)Table 3 Concentration of ∑PAHs in organisms (ng·g-1 dw)

注：PAHs为多环芳烃； NAP为萘；ANY为苊烯；FLU为芴；ANA为苊；PHE为菲；ANT为蒽；FLT为荧蒽；PYR为芘；CHR为；BaA为苯并[a]蒽；BbF为苯并[b]荧蒽；BkF为苯并[k]荧蒽；BaP为苯并[a]芘；DBA为二苯并[ah]蒽；IPY为茚并[1,2,3-cd]芘；BPF为苯并[g, h, i]苝；∑PAHs为多环芳烃的总和；∑cPAHs为致癌性多环芳烃的总和；ILCR为终身致癌风险；TL为营养级。

Note: PAHs stands for polycyclic aromatic hydrocarbons; NAP stands for naphthalene; ANY stands for acenaphthylene; FLU stands for fluorene; ANA stands for acenaphthene; PHE stands for phenanthrene; ANT stands for anthracene; FLT stands for fluoranthene; PYR stands for pyrene; CHR stands for chrysene; BaA stands for benz[a]anthracene; BbF stands for benzo[b]fluoranthene; BkF stands for benzo[k]fluoranthene; BaP stands for benzo[a]pyrene; DBA stands for dibenz[a,h]anthracene; IPY stands for indeno[1,2,3-cd]pyrene; BPF stands for benzo[g,h,i]perylene; ∑PAHs stands for the sum of 16 polycyclic aromatic hydrocarbons; ∑cPAHs stands for the sum of carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons; ILCR stands for incremental lifetime cancer risk; TL stands for trophic level.

鱼外渔场生物体内∑PAHs的浓度范围为176～418 ng·g-1dw(表3)，平均值为283 ng·g-1dw，其中最低值银鲳出现在体内，最高值出现在鲐鱼体内。生物体内∑PAHs的浓度存在鱼种间差异(P<0.05)，但与生物的脂肪含量及体重没有明显关系(P>0.05)。与世界其他海域生物体内PAHs浓度比较可知，鱼外渔场生物体内PAHs的污染水平较低[24-27](图3a)。此外，鱼外渔场生物体内PAHs分布以2～3环的低环PAHs为主(图3b)，占∑PAHs的85%～100%，且主要贡献单体为NAP(表2)。低环PAHs在生物体内累积浓度较高，这可能与频繁的海上交通运输及船只燃油的泄漏有关，因为原油中主要以低环PAHs为主[28]。最后，致癌性∑cPAHs(CHR、BaA、BbF、BkF、BaP、DBA和IPY)的浓度范围为nd～45 ng·g-1dw，对∑PAHs的贡献度为nd～14%所占比例较低。

图3 生物体内PAHs含量与世界其他海域的比较(a)及环数分布(b)注：PAHs含量的单位为ng·g-1 dw。Fig. 3 Comparison of PAHs concentrations of different areas (a) and distribution of 2-,3-,4-,5-,6-ring (b) in organismsNote: the unit of PAHs concentration is ng·g-1 dw.

图4 重金属和PAHs的生物-海水浓缩因子(BCF)和生物-沉积物富集系数(BSAF)注：BCF限值是通过5 000这一标准和蓝点马鲛的脂肪含量计算得来。Fig. 4 Bio-seawater concentration factor (BCF) and bio-sediment accumulation factor (BSAF) of heavy metal and PAHsNote: The BCF limit is calculated from the standard 5 000 and the fat content of the S. Niphonius.

2.2 重金属和PAHs在海洋生物体内的累积特性

海洋生物体内污染物大多通过呼吸和摄食等过程在体内蓄积。本文通过计算生物浓缩因子BCF和生物-沉积物富集因子BSAF反映鱼外渔场生物体内重金属或PAHs的富集特征[29]。

由图4(a)和图4(b)可知，鱼外渔场生物重金属的BCF值由高到低顺序为Cu>Cr>As>Cd>Pb，生物重金属的BCF值均在限值范围内，说明生物对海水中的重金属没有产生显著的累积作用；BSAF除了鱿鱼和金乌贼体内的Cu超过1以外，其他生物重金属的值均小于1，且鱿鱼对沉积物中Cu的累积作用最大，这与鱿鱼体内重金属Cu浓度最高有关。以上数据说明，无论是BCF还是BSAF，生物对重金属Cu的富集能力都是最强的，这与实际所测的水产品体内重金属含量结果一致，即水产品体内Cu浓度最高，对其富集能力最强。

此外，鱼外渔场所有生物对PAHs的生物浓缩因子(BCF)数值均远小于生物脂肪标化的累积限值(图4(c))，且差别不大。同时，所有生物的对PAHs的BSAF值均小于1(图4(d))，表明生物对沉积物中的PAHs富集能力也较弱。不同物种对PAHs富集能力不同，其中蓝点马鲛对海水和沉积物中PAHs的富集能力均较强，银鲳最低。蓝点马鲛和银鲳虽处于同一海域，但生活习性、摄食行为、体内代谢以及栖息地环境等的不同导致对相同污染物的累积程度不同。蓝点马鲛[30]属于中上层鱼类，且体型较大，以中上层的小鱼为食，而银鲳[31]属于中下层鱼类，体型较小，主要以水母及浮游动物为食。

2.3 海洋生物体内重金属和PAHs的食用健康风险分析

重金属和多环芳烃的摄入除了会对生物体肝、肾等内脏器官造成损伤，并产生潜在的三致作用外，也会对消费者的身体健康产生潜在的风险，因此评价海产品体内的重金属和多环芳烃对人体可能产生的风险水平，可以为水产品质量控制及当地居民的饮食健康提供科学依据[32]。

鱼外渔场生物体内重金属总的健康风险范围在5.3×10-6～6.7×10-5之间(图5(a))，最大值出现在绿鳍鱼体内，最小值出现在竹夹鱼体内，绝大多数生物的健康风险水平小于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受水平5.0×10-5(y)，远低于长三角养殖水产品体内重金属的总健康风险[11]、江苏近海海产品总的健康风险[33]，不会导致明显的健康风险。虽然风险贡献最大的是As，但本文中的As是总量，真正产生致癌效应的是无机砷，鱼类等水产品中仅有10%的总砷是以无机砷形态存在[34]，因此As引起的实际健康风险会大大降低。

鱼外渔场中海洋生物体内∑PAHs导致的终身致癌风险(ILCR)值介于1.43×10-11(鱿鱼)～1.66×10-8(竹荚鱼)之间(图5(b))，虽然高于南海[26]海洋生物的ILCR(1.32×10-10～4.49×10-10)，但低于本课题组前期对洋山港邻近海域海洋生物体内的ILCR(7.26×10-9～1.47×10-5)[16]和长三角养殖水产品体内的ILCR(5.1×10-10～1.3×10-6)[12]，同时也远低于USEPA提出的可接受标准值1.0×10-6，不会导致明显的健康风险。因此，鱼外渔场的生物整体处于安全水平。

2.4 海洋生物体内重金属和多环芳烃营养级传递初步分析

进入生物体内的重金属和PAHs可能会在食物链间传递，生态系统的环境状况、动物本身的摄食习性及污染物的迁移转化特性等都会对其生物富集产生重要影响[35]。鱼外渔场海洋生物体内重金属Cu、Cd浓度与营养级水平呈现负相关(图6，P<0.05)，这与李君[36]在三峡库区发现的必需重金属Cu浓度沿着食物链产生生物稀释的现象一致；同时也有报道称，Cd在水生生态系统中也会随着营养级的升高产生生物稀释现象[37]。同时，本研究所捕获的生物体内Pb、Cr、As和∑PAHs浓度和营养级没有明显的相关性(P>0.05)，这可能是因为海洋生物体内有着复杂的代谢机制，水生生物富集污染物的主要途径是摄食行为，单纯的应用富集效率而不考虑生物体内的代谢机制、生长发育以及污染物的形态和生物有效性等因素，并不能准确地有效评价其在食物链上的传递累积[38]。此外，本文中涉及的海洋生物的数量较少，营养级的跨度也较小，更完整的食物链内海洋生物体内污染物的传递特性有待进一步深入研究。